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INFORME DE PASANTÍA
LUCIA BERGER BERRETTA
EEMMIISSIIOONNEESS DDEE ÓÓXXIIDDOO NNIITTRROOSSOO PPRROODDUUCCIIDDAASS PPOORR LLAA AACCTTIIVVIIDDAADD GGAANNAADDEERRAA EENN EELL UURRUUGGUUAAYY EENN CCOONNDDIICCIIOONNEESS
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Facultad de Ciencias, Universidad de la República
ORIENTADORA: Ing. Agr., PhD, Verónica Ciganda
LICENCIATURA EN CIENCIAS BIOLÓGICAS
PROFUNDIZACIÓN EN ECOLOGÍA. SETIEMBRE 2011
AGRADECIMIENTOS
A la Dra. Verónica Ciganda por todo el tiempo, disposición y trabajo que me brindó para poder realizar esta tesina.
A Julieta Mariotta y Alejandra Fonttaine, mis compañeras de trabajo.
A Graciela Vila, Alejandra Díaz y Anabella Domeniguini, personal de la biblioteca de INIA “La Estanzuela”, por la constante ayuda en la búsqueda de material.
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RESUMEN
La emisión de gases de efecto invernadero (GEI) y el consecuente cambio climático, son en la actualidad un tema de amplio interés mundial. En particular, los países agrícola ganaderos presentan la problemática de emisiones de GEI como consecuencia de esa actividad productiva. Las mayores emisiones netas en Uruguay provienen de los gases metano y óxido nitroso (N2O), responsables de un 62% y 38% del total de las emisiones, respectivamente. La orina del ganado provee al suelo grandes cantidades de nitrógeno (N), la cual origina la mayor parte de las emisiones de N2O a nivel nacional. Estas emisiones varían según la disponibilidad de N en el suelo, tipo de pastura, contenido de oxígeno, humedad, temperatura, y otras características del suelo como la disponibilidad de carbono y pH. El objetivo del presente estudio fue cuantificar las emisiones de N2O producidas por la orina de bovinos para carne sobre pastura cultivada y campo natural en diferentes estaciones del año, y evaluar los factores ambientales que determinan los flujos de emisión de dicho gas. El estudio mostró que los flujos de emisión de
N2O de la pastura cultivada durante el otoño (N‐N2O ≤ 115,2 µg m‐2 h‐1) fueron
significativamente menores que en primavera (N‐N2O ≤ 1134,5 µg m‐2 h‐1). Por el contrario, en
campo natural los flujos de otoño (N‐N2O ≤ 474,8 µg m‐2 h‐1) fueron significativamente mayores
que en primavera (N‐N2O ≤ 253,3 µg m‐2 h‐1). Algunos de los factores que afectaron la emisión de N2O fueron el contenido de humedad y el nivel de nitrato presente en el suelo. Es importante destacar que durante el período de otoño, el flujo de emisión en el experimento sobre campo natural mostró valores superiores al experimento sobre pastura cultivada, a pesar de que en este último se aplicó orina con un contenido de N más elevado. El presente estudio aporta información valiosa sobre las emisiones de N2O en sistemas ganaderos reales de producción ya que cuantificó por primera vez las emisiones de N2O de origen animal en Uruguay, a través de la metodología de medición de cámaras estáticas de flujo cerrado. A su vez, los resultados obtenidos realizan una contribución fundamental al desarrollo de factores de emisión nacionales de N2O.
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INDICE 1. INTRODUCCIÓN........................................................................................................................1
1.1 Generalidades ........................................................................................................................1
1.2 El gas de efecto invernadero, óxido nitroso ..........................................................................1
1.3 Factor de emisión...................................................................................................................3
1.4 Fuentes de emisión de N2O....................................................................................................4
1.5 Mecanismos responsables de la formación de N2O ..............................................................5
1.6 Factores que determinan las emisiones de N2O....................................................................7
1.7 Procesos que mitigan o inhiben la producción de N2O .........................................................9
1.8 Características de un parche de orina ................................................................................ 10
1.9 Variaciones temporales y espaciales en la emisión de N2O ............................................... 11
HIPÓTESIS.................................................................................................................................. 13
OBJETIVOS................................................................................................................................. 13
2. MATERIALES Y METODOS..................................................................................................... 14
2.1 Sitios de muestreo y diseño experimental ......................................................................... 14
2.2 Monitoreo de los flujos de N2O .......................................................................................... 15
2.3 Colecta de orina .................................................................................................................. 16
2.4 Mediciones de propiedades del suelo ................................................................................ 16
2.5 Análisis de datos ................................................................................................................. 17
3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN.................................................................................................... 18
3.1 Variables climáticas y características del suelo y de la vegetación..................................... 18
3.2 Cambios en la concentración de N2O durante las mediciones........................................... 23
3.4 Flujo y temperatura del suelo............................................................................................. 27
3.5 Flujo acumulado para cada período ................................................................................... 29
5. DISCUSION............................................................................................................................. 31
6. CONCLUSIONES ..................................................................................................................... 33
7. BIBILIOGRAFIA ...................................................................................................................... 34
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1. INTRODUCCIÓN
1.1 Generalidades Las concentraciones de los gases de efecto invernadero (GEI) han ido en aumento desde finales del siglo XIX, donde se acepta que comienza la era industrial. Desde entonces, el dióxido de carbono (CO2) ha aumentado más del 30%, el metano (CH4) más del 100%, y el óxido nitroso (N2O) alrededor de 15% (Baethgen y Martino, 2000). Hasta hace un par de décadas, los estudios sobre emisiones de N2O producidas por pasturas destinadas al pastoreo eran escasos y poco exhaustivos, debido en su mayoría, a la dificultad que presenta la medición de pequeñas cantidades de gas en las muestras de aire (Sherlock y Goh, 1983). Sin embargo, gracias a importantes avances tecnológicos, y debido a que los GEI y sus consecuencias ocupan cada día un lugar más importante, el interés en este tipo de investigaciones ha aumentado, reflejado en la gran cantidad de artículos publicados en los últimos años. La mayoría de los estudios preliminares se enfocan en la identificación de fuentes y sumideros de este tipo de gases, cuantificación de emisiones y posibles estrategias de mitigación y adaptación. A nivel mundial, se han tomado iniciativas en el tema, como lo son la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático (UNFCCC), y el establecimiento del Panel Intergubernamental sobre el Cambio Climático (IPCC), constituido por investigadores de diferentes países, cuyos objetivos principales son actualizar la información sobre el cambio climático y asesorar a los países sobre el tema. Otro hito sobre este tema es el Protocolo de Kioto, que define ciertos límites para las emisiones futuras para un grupo determinado de países, y además especifica mecanismos para la potencial reducción de las emisiones, incluyendo la creación de un mercado de carbono. Aquellos países que han ratificado el protocolo, deben inventariar y reportar cada cierto período de tiempo, las emisiones de GEI ante dicha convención. Este protocolo fue ratificado por el Gobierno Uruguayo en el año 2001. Éste exhorta al país a comprometerse a reducir las misiones de GEI. e
1.2 El gas de efecto invernadero, óxido nitroso Se ha notado que la combinación de varios gases de efecto invernadero alternativos al dióxido de carbono (CO2) (NH4, N2O y clorofluorocarbono) es tan nociva como el propio CO2 (Lashof y Ahuja, 1990). Estos gases se encuentran presentes en la atmósfera en menores concentraciones que el CO2, pero son de suma importancia debido a que absorben la radiación infrarroja por molécula de manera más fuerte que el CO2 (Lashof y Ahuja, 1990).
En la atmósfera más baja (tropósfera), la cantidad del gas N2O es de 0,00003%. Sin embargo, el potencial de generar efecto invernadero es de 200‐3000 veces mayor que el del CO2. El N2O posee una fuerza radiativa 180 veces mayor que el CO2 (Lashof y Ahuja, 1990) y se estima que la vida de este gas en la atmósfera es de 130 años (Di y Cameron, 2006). A su vez, ninguna reacción química remueve la molécula de N2O de la tropósfera, sino que puede llegar a la atmósfera media (estratósfera), donde es destruida por una reacción fotoquímica, formando
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radicales de óxido nítrico. Dichos radicales están involucrados en la destrucción del ozono, por lo que el N2O también afecta indirectamente la capa de ozono de la estratósfera, la cual protege a la Tierra de los daños de la radiación ultravioleta (Bange, 2000).
Probablemente, la actividad humana sea la mayor responsable de aumentar la concentración de N2O en la atmósfera (Bouwman y Boumans, 2002). Una de las fuentes de mayor importancia que contribuyen a la emisión de gases como el N2O, son las prácticas agrícolas, incluso en países desarrollados (Kaiser y Heinemeyer, 1996; Flessa et al., 2002). Se estima que entre el 20 y el 30% del total de N2O emitido anualmente es producido directamente por los campos destinados a la agricultura (Di y Cameron, 2006). Entre los suelos agrícolas, los pastizales son la mayor fuente de N2O, especialmente los utilizados para el pastoreo de animales (Luo et al., 2010). Ellos responden por el 70% del total de las emisiones producidas por el sector agrícola (Skiba et al. 1996). En el caso de Uruguay, el N2O es producido casi en su totalidad por la actividad agropecuaria del país (más del 90%) (Baethgen y Martino, 2000), contribuyendo la ganadería en más del 80% (Segunda Comunicación Nacional, 2004). Esto se debe a la importancia del sector ganadero en el Uruguay. Las dos fuentes más importantes de nitrógeno (N) son la fertilización con N y la excreción animal (Saggar et al., 2004b; van der Meer, 2008).
En el ámbito de la producción animal, se distinguen tres posibles fuentes directas de emisión de N2O: (i) los propios animales a través de pequeñas cantidades de emisión de origen intestinal liberadas durante la actividad ruminal, (ii) el estiércol y residuos generados por animales en confinamiento, y (iii) las heces y orina generadas por animales en pastoreo (Mosier et al., 1998). A su vez las emisiones de N2O por parte del ganado pueden ser clasificadas en directas e indirectas. Las emisiones directas se refieren a las que son producidas por parte del animal, incluyendo las excreciones de orina y heces (Jungbluth et al., 2001). El término indirecto abarca todo aquello que no deriva directamente del ganado, como las emisiones producidas por los cultivos utilizados para su alimentación, las emisiones de la aplicación de estiércol, emisiones de CO2 durante la producción de fertilizantes para la producción de alimento, y aquella producida por el procesamiento y transporte de los productos derivados del ganado (Mosier et al., 1998).
En las pasturas destinadas al pastoreo animal se producen importantes emisiones de N2O (Oenema et al., 1997; Saggar et al., 2004b; Hyde et al., 2006; Carter, 2007) ya que los animales devuelven al suelo altas concentraciones de N y C disponible mediante la excreción (Saggar et al., 2004b; van Groenigen et al., 2005a). Esto se debe a que las pasturas (dieta del animal) poseen mayor cantidad de N de lo que el animal requiere para la síntesis de proteínas y aminoácidos. El problema se agudiza en sistemas de producción intensiva (Oenema et al., 1997). La retención de N en los productos animales, ya sea leche, carne o lana, varía generalmente entre el 5 y 20% del N ingerido, siendo el resto excretado con las heces u orina (Oenema et al., 1997, 2005). Ello afecta profundamente los procesos de pérdida y transformación de N en el suelo (Allen et al., 1996). La cantidad de N excretado en la orina excede la capacidad de ser utilizado por las plantas de las pasturas (Clough et al., 1996;
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Wachendorf et al., 2008), de manera que existe un remanente de N en el suelo. En particular, se destacan grandes emisiones de N2O en suelos utilizados para realizar agricultura o ganadería intensiva (Kelly et al., 2008) cuando coinciden con condiciones anaeróbicas del suelo y grandes concentraciones de NO3
‐, originados principalmente por la orina (de Klein y Eckard, 2008).
Se estima que entre el 30 y el 50% de las emisiones globales de la agricultura de N2O provienen de los desechos de la producción animal (Oenema et al., 2005). Éstos contribuyen aproximadamente en 1,5 Tg del gas emitido, del cual un 41% de las emisiones provienen de la orina y heces de animales en pastoreo, 27% por fuentes indirectas, 19% por residuos de animales en establos y lugares de acumulación, 10% por aplicación de los desechos animales a la tierra, y un 3% por la combustión de las heces (Oenema et al., 2005). En lo que se refiere a los animales, el ganado bovino no lechero aporta el 44%, seguido por el ganado bovino lechero, con el 16%, ovinos, el 12%; porcinos, el 9% y aves, el 6% (Oenema et al., 2005).
El suelo mismo también es productor de N2O (Flessa et al., 2002; Zaman et al., 2007), por lo que se deberá también tener en cuenta a la hora de determinar un factor de emisión que abarque todas las fuentes de N2O. Asimismo, el suelo también lo absorbe, aunque generalmente el flujo eto es la emisión (Machefert et al., 2002). n
1.3 Factor de emisión Si bien en algunos países, el factor de emisión (FE) es generado por el propio país, respondiendo a sus características internas, en la mayoría de los casos, el FE está basado en un valor de defecto (Mosier et al., 1998) definido por el IPCC. En los países donde se han generado factores propios, Nueva Zelanda, Australia y parte de Sudamérica y Norteamérica, se realiza pastoreo de los pastizales con gran productividad animal por hectárea (Luo et al., 2010) a diferencia de Uruguay, donde la ganadería se caracteriza por ser extensiva. A su vez, en aquellos países, se utilizan grandes cantidades de fertilizantes con N, por lo que la capacidad del suelo de conservar este exceso de N es limitada, perdiéndose por lixiviación como nitrato, o siendo emitido en forma gaseosa (amonio, oxido nítrico, N2O, y dinitrogeno) (Wachendorf et al., 2008; Luo et al., 2010).
Varios investigadores han presentado estudios, donde se demuestra que los valores por defecto que presenta el IPCC no son aproximaciones precisas (Brown et al., 2001; Flessa et al., 2002; Galbally et al. 2010). Estudios realizados en Australia sugieren un FE significativamente menor que los valores por defecto (Galbally et al., 2010). Las variaciones dentro de los FE se pueden deber, entre otros factores, a diferentes contenidos de agua entre los períodos de medición (Galbally et al., 2010).
Una desventaja de los inventarios de GEIs es que sólo incluyen las emisiones de N2O relacionadas con las aplicaciones de N al suelo, si bien se conoce que existen otras fuentes de emisión (Baethgen y Martino, 2000). Sin embargo, estos valores por defecto proporcionados
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por el IPCC tienen como ventaja su simplicidad, cobertura mundial, transparencia y libre acceso (Brown et al., 2001).
Uruguay carece de información nacional cuantificada sobre los GEI, por lo que los inventarios nacionales anuales presentados ante la UNFCC se realizan en base a factores de emisión por defecto recomendados para todos los suelos agrícolas a nivel mundial. Las emisiones gaseosas, y en particular de N2O, son muy dependientes de las características locales, como el clima, suelo, pasturas, entre otras. En consecuencia, la utilización de factores de emisión por defecto puede generar resultados erróneos, y por tanto un posicionamiento impreciso del país ante el IPCC. Existe entonces la necesidad de cuantificar y generar factores de emisión nacionales que permitan disponer de datos reales sobre la contribución de la agropecuaria nacional a las emisiones de GEI globales. Ello permitirá contrastarlas con los valores calculados utilizando los valores por defecto del IPCC, por lo que se espera que puedan contribuir a un cálculo más proximado de los valores reales de emisiones gaseosas, principalmente Na 2O.
1.4 Fuentes de emisión de N2O Existen varias fuentes de emisión de N2O en suelos agrícolas. Algunos autores destacan los campos destinados al pastoreo como una de las fuentes más importantes de N2O, ya que el N es devuelto al suelo por parte de la orina y heces del ganado (Di y Cameron, 2006, Ambus et al., 2007). Estas emisiones son mayores cuando se realiza pastoreo durante el período de otoño‐invierno (de Klein et al., 2006). También son una fuente potencial de emisión de N2O los establecimientos de engorde intensivos, en donde existe una gran concentración de ganado sobre una extensión pequeña de tierra, lo que conlleva agregación de las excreciones y gran compactación del suelo por pisoteo (Oenema et al., 1997; Dalal et al., 2003). Otras fuentes de N2O son: océanos, suelos, acuíferos, aguas servidas contaminadas, combustión de biomasa, uso de fertilizantes nitrogenados, perturbación de suelo, pasturas basadas en leguminosas, fijación biológica del N por parte de los cultivos, animales domésticos, emisiones provenientes de procesos industriales, automóviles, limpieza de terrenos e incineración de basura. (Bange, 2000; Monteny et al., 2001; Dalal et al., 2003; Chen et al., 2008; Matthews et al., 2010).
Los animales pueden tener un efecto importante en la disponibilidad de N luego de la roturación del tapiz vegetal debido a que: 1. los animales excretan del 75 al 95% del N ingerido (Whitehead, 1970); 2. el N que retorna al suelo por la excreción es rápidamente mineralizable; y 3. gran parte del N que retorna al suelo es reutilizado por el crecimiento de la cobertura vegetal (Davies et al., 2001). A su vez, la mejora de las pasturas (destinadas al pastoreo animal) pueden resultar en mayores producciones de N2O (Davies et al., 2001).
Fertilizantes
La potencial pérdida de N2O se debe no sólo a las heces y la orina de los animales sino también a la adición repetida a los suelos de N como fertilizantes nitrogenados (Poth y Focht, 1985;
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Bouwman, 1996; Mosier et al., 1998; Smith et al, 1998a; Williams et al., 1999; Dobbie and Smith, 2003; Eckard et al., 2003; Saggar et al., 2004b; Luo et al., 2007; Hoogendoorn et al., 2008). Para que la producción de N2O por parte de la aplicación de fertilizantes sea significativa, debe ocurrir un período de lluvia que genere condición de humedad en el suelo (Ball et al., 1999; Williams et al., 1999). Para disminuir la contribución de los fertilizantes en las emisiones de N2O, éstos deberían ser aplicados siguiendo una serie de criterios que optimicen la utilización del N por parte de las plantas, como tomar en cuenta las variables climáticas y el suelo (ej. precipitaciones y drenaje del suelo) aplicándolo en el momento justo de crecimiento de los cultivos (Clayton et al., 1997; Luo et al., 2010). Es importante aclarar que los fertilizantes orgánicos (estiércol) aplicados al suelo, también son fuente de emisiones de N2O (Singurindy et l., 2009). a
1.5 Mecanismos responsables de la formación de N2O La producción de N2O ocurre primariamente como resultado de la actividad microbiana, tanto durante los procesos de nitrificación como de desnitrificación (Poth y Focht, 1985; Allen et al., 1996; Lovell y Jarvis, 1996; Ambus et al., 2007; Chen et al., 2008; de Klein y Eckard, 2008; Singurindy et al., 2009), junto con la quemodesnitrificación abiótica (Smith et al, 2001). La nitrificación consiste en la oxidación del amonio (NH4
+) a nitrito (NO2‐) vía NH2OH, y luego a
nitrato (NO3‐) (Smith et al., 2001):
NH4+→ NH2OH → NO2
‐→ NO3‐
Es un proceso aeróbico (Machefert et al., 2002), que produce N2O como subproducto (de Klein y Eckard, 2008). Este proceso es generado por una amplia variedad de bacterias autotróficas capaces de obtener energía a partir de estas reacciones (Machefert et al., 2002).
También se forma N2O por desnitrificación, proceso por el cual el nitrato (NO3‐) y el nitrito
(NO2‐) son reducidos para dar óxido nítrico (NO), óxido nitroso (N2O) y dinitrógeno (N2)
(Machefert et al., 2002):
NO3 ‐→ NO2‐→ NO → N2O → N2
En este caso, el N2O es un intermediario obligatorio (de Klein y Eckard, 2008). Es un proceso anaeróbico que requiere carbono reducido como suplemento de energía y NO3
‐ como sustrato. Esta transformación es realizada por microorganismos anaeróbicos facultativos, que al momento de no haber oxígeno disponible, utiliza al NO3
‐ como aceptor terminal de electrones (Machefert et al., 2002). El pH óptimo para este proceso es 7.0‐8.0 (Hasegawa et al., 2000). Ambos procesos pueden suceder en el mismo tiempo y lugar, debido a la heterogeneidad del suelo a nivel de microescala, y el balance entre la nitrificación y la desnitrificación puede variar rápidamente (Machefert et al., 2002, Zaman et al., 2007, de Klein and van Logtestijn, 1994).
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Además de la nitrificación y desnitrificación, el N2O puede ser producido también por la desnitrificación nitrificante, desnitrificación química y por hongos (Oenema et al., 2005). Se propone que la emisión inmediata de N2O puede ser explicada por la desnitrificación química, una reacción química que ocurre entre componentes menores de la orina (ej. aminoácidos) y los constituyentes del suelo, o por anaerobiosis en los micrositios como un resultado del CO2 generado por la rápida hidrólisis de la urea de la orina (Sherlock y Goh, 1983). Como fuente de N2O por parte de suelos agrícolas, la desnitrificación química es menos importante que la nitrificación o desnitrificación biológica (Smith et al., 2001). La desnitrificación química se da gracias al aumento de nitrito por parte de los parches de orina (Nelson y Bremner, 1970; Clough et al., 1998). Dalal et al. (2003) también exponen otro tipo de mecanismo microbiano productor de N2O denominado reducción asimilativa de nitrato.
Ciertos estudios realizados sobre suelos de turba han revelado que la mayor producción de N2O se debe al proceso de nitrificación (Koops et al., 1997). Sin embargo, estudios de campo indican que generalmente los valores altos de emisión de N2O se encuentran ligados a condiciones del suelo características del proceso de desnitrificación (anaeróbico, buen suplemento de NO3
‐), por lo que esta última sería la principal fuente de N2O bajo escenarios de producción ganadera intensiva (Ambus et al., 2007; de Klein y Eckard, 2008). Bajo suelos arenosos, de Klein and Van Logtestijn (1994) también observaron que el proceso dominante como fuente de N2O fue la desnitrificación. Se destaca sin embargo el papel de la nitrificación como el responsable de convertir el N de la orina, urea o fertilizantes basados en NH4
+, en NO3‐ (de Klein y Eckard,
2008).
Factores que determinan la nitrificación y desnitrificación
La nitrificación y desnitrificación están influenciados por factores climáticos (ej. temperatura y precipitación) y del suelo (tanto características físicas como químicas) (Chen et al., 2008). La producción de N2O por parte del suelo dependerá de la disponibilidad de los sustratos para ambos procesos: NH4
+ para el caso de la nitrificación, y NO3‐ para la desnitrificación (Zaman et
al., 2007). Los reguladores más importantes de ambos procesos son: presión parcial del oxígeno, temperatura, pH, humedad del suelo, salinidad (Mosier et al., 1998; Dalal et al., 2003) y manejo del suelo (Machefert et al., 2002). En el caso de la desnitrificación, también dependerá del carbono disponible para los procesos heterotróficos (Clough et al., 2003).
En lo que se refiere a la humedad del suelo, mientras el porcentaje del espacio poroso lleno con agua (EPRA) se mantiene por debajo del 40%, el proceso dominante es la nitrificación. Por encima del 60‐70%, se limita la difusión del oxígeno, dando lugar a la desnitrificación (Dalal et al., 2003; Saggar, et al., 2004b). A su vez, las tasas de nitrificación y desnitrificación aumentan a medida que aumenta la temperatura dentro de ciertos rangos, por lo que la emisión de N2O aumenta con la temperatura (Dalal et al., 2003). En particular, la desnitrificación responde rápidamente a los cambios en la cantidad de agua presente en el suelo (Ryden, 1983). También se ve afectada por el movimiento del suelo para cultivar, debido a que se modifican diferentes variables del mismo (Burford et al., 1981).
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1.6 Factores que determinan las emisiones de N2O La producción de N2O está influenciada por múltiples variables tales como la temperatura, la humedad, la disponibilidad de O2 y el sustrato. Todos estos factores están regulados por el clima, la vegetación, propiedades físicas y condiciones químicas del suelo (densidad aparente, C orgánico, pH y contenido en arcilla), y las prácticas de manejo agrícola (Allen et al., 1996; Skiba et al. 1996; Flessa et al., 2002; Ambus et al., 2007; Chen et al., 2008; Matthews et al., 2010).
Precipitación y humedad del suelo
Según estudios realizados por Brumme et al. (1999), el factor hidrológico es el que mayor control ejerce sobre la emisión de N2O. En muchos estudios, los flujos de N2O mostraron un patrón similar al de las lluvias (de Klein et al., 2006; Hyde et al., 2006), dándose generalmente bajas emisiones de gas durante períodos de sequía (Velthof et al., 1996ª; Williams et al., 1999). Los picos de emisión generalmente coinciden con precipitaciones (Saggar et al., 2004b), y los valores más altos registrados, con los años más húmedos (Skiba et al., 1996).
El contenido de agua del suelo influencia las condiciones de difusión determinando la cantidad de oxígeno disponible, lo cual controla la cantidad de N2O producido (Robertson y Tiedje, 1987). Davidson (1992) estudió la respuesta de suelos secos y húmedos con respecto a las emisiones de N2O. Encontró que durante el período en que el suelo se encuentra seco, no hay emisiones, mientras que al aplicar agua al suelo comienza inmediatamente la producción de N2O, tanto en forma biótica, como abiótica. Cuando el suelo se encuentra con gran cantidad de agua, incluso por encima de la capacidad del suelo de retenerla, las emisiones de N2O son mayores (Davidson, 1992; Allen et al., 1996; Koops et al., 1997; Saggar et al., 2004b). Por lo tanto, los flujos de N2O tienen una fuerte correlación con la humedad del suelo (Machefert et al., 2002; Saggar et al., 2004b; Ball et al., 1999; Carter, 2007; Orwin et al., 2010).
Según de Klein et al. (2006), el EPRA es una de las variables que más se correlaciona con la emisión de N2O, lo cual está íntimamente relacionado con el drenaje del suelo (Saggar et al., 2004b). Valores de EPRA mayores a 60‐70% promueven la generación de N2O debido a que limita la difusión de O2, dando lugar a la desnitrificación; con valores de EPRA superiores a 80‐90% la pérdida de N a través del gas N2 es dominante respecto a N2O (Saggar, et al., 2004b). Sin embargo, según otros estudios, (Machefert et al., 2002) no existe una relación fuerte entre las emisiones de N2O y la lluvia. En el estudio de Clough et al. (1996) sobre suelo mineral, se realizó un tratamiento con y sin agua. Sus resultados demuestran que el suelo tratado con agua tuvo menor flujo de emisión de N2O que el suelo sin agua. Argumentan que puede deberse a que en el tratamiento con agua, existió mayor sustrato de NO3
‐ presente en el suelo, por lo que se dio una mayor reducción completa del N2O con la consecuente formación de gas N2.
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Temperatura
Otro de los factores que contribuyen con las emisiones de N2O es la temperatura (Dobbie y Smith, 2001; Machefert et al., 2002). Se ha observado que cuando el contenido de agua del suelo se encuentra cercano a la capacidad máxima de retención del suelo, las emisiones de N2O responden a los cambios de temperatura (Clayton et al., 1997; Brumme et al., 1999). Sin embargo, otros estudios no mostraron correlaciones entre las variaciones de emisión y la temperatura (Williams et al., 1999; Singurindy et al. 2009).
Flessa et al. (1996) no observaron un efecto significativo entre las precipitaciones y la temperatura y los flujos de N2O, aunque proponen que la gran cantidad de N aplicado al suelo puede opacar los efectos de los factores climáticos.
Disponibilidad de C y N
La disponibilidad de C y de N (causado por la cantidad de heces y orina animal) son factores determinantes de las emisiones de N2O (Davidson, 1991; Oenema et al., 1997; Machefert et al., 2002; van Groenigen et al. 2005a); en particular de compuestos orgánicos lábiles (Machefert et al., 2002). Estudios que trabajaron con tratamientos de orina y de agua, tuvieron mayor respuesta a la emisión al adicionar orina que agua, de manera de que no sólo afecta un mayor EPRA, sino también la aplicación de N (Koops et al., 1997). Sin embargo, Velthof et al. (1996b) observaron baja relación entre la emisión de N2O y el contenido de NH4
‐, NO3‐ y C del suelo.
Acides del suelo, pH.
El pH del suelo es un factor que afecta los mecanismos que producen emisiones de N2O (Clough et al., 2003). Luego de la deposición de la orina, el pH del suelo aumenta temporalmente por la formación de productos alcalinos durante la hidrólisis de la urea (Carter, 2007). Un estudio efectuado con enzimas desnitrificadoras evidenció una fuerte relación linear negativa entre el pH del suelo y la tasa de emisión de N2O (van der Weerden et al., 1998). Dalal et al. (2003) también evidenciaron que el proceso de desnitrificación decrece a medida que el pH del suelo disminuye. De manera similar, Weier y Gilliam (1986) observaron que con un pH del suelo menor a 5,8, la emisión de N2O aumenta, vía nitrificación, mientras que por encima de este valor, la emisión del N2O es mínima. Sin embargo, otros estudios realizados sobre suelos con pH altos (8.6) también notificaron emisiones significantes de N2O (Williams et al., 1999). Según Bremner y Blackmer (1981) el pH óptimo para que se desarrolle la actividad nitrificante es de 7. Para la desnitrificación, el pH óptimo es 7.0‐8.0 (Cervantes‐Carrillo et al., 2000; Hasegawa et al., 2000; Ahn, 2006).
Tipo de suelo
Los suelos difieren en la capacidad de generar emisiones de N2O (Luo et al., 2010, Matthews et al., 2010). Suelos mal drenados presentan mayores emisiones de N2O que los de buen drenaje
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(de Klein et al., 2003; Oenema et al., 2005). Estos resultados se explican probablemente por las diferencias de humedad en el suelo (Allen et al., 1996) que afectan la difusión de O2..
Compactación del suelo
La compactación del suelo afecta las transformaciones del N con la subsecuente liberación de N2O, debido a que produce cambios en las propiedades físicas (Bhandral et al., 2007; Oenema et al., 1997) que afectan a la difusión de oxígeno del suelo. Uno de los factores que más contribuyen a la compactación del suelo es el pisoteo por la acción del pastoreo (Bhandral et al., 2007). Esta compactación se agudiza en situación de pastoreo de cultivos forrajeros durante el invierno, debido a que muchas veces la humedad del suelo es elevada (Luo et al., 2010). Las pérdidas gaseosas de N aumentan bajo una mayor compactación del suelo, (van der Meer, 2008), incluso pudiendo duplicarlas (Douglas y Crawford, 1993), o más (cinco a ocho veces más) (van Groenigen et al., 2005a). Los sitios de descanso de los animales son áreas que presentan una gran compactación del suelo (van Groenigen et al., 2005a) y reciben importantes cantidades de heces y orina, y por lo tanto de N, por lo que pueden ser considerados como “hot pots” de emisiones de Ns 2O.
1.7 Procesos que mitigan o inhiben la producción de N2O Existen varias opciones de manejo de la producción agrícola que posibilitan la mitigación de la emisión de N2O por parte de las pasturas destinadas al pastoreo animal (Velthof et al., 1998; Eckard et al., 2003; de Klein et al., 2006; Di y Cameron, 2006; Singurindy et al., 2009). Estas estrategias se enfocan en los diferentes componentes del sistema agrícola. Dentro de ellos se destacan la nutrición de los animales, sistemas de estabulación, y alimentación, inhibidores de los procesos de producción de N2O del suelo, buen manejo del suelo, como por ejemplo, evitar condiciones anaeróbicas, buen manejo de los fertilizantes, selección de las variedades vegetales para un uso más eficiente del N, y manejo de estiércol de los animales (Johnson y Johnson, 1995; Velthof et al., 1998; Hasegawa et al., 2000; Davies et al., 2001; de Klein y Ledgard, 2005; de Klein et al., 2006; Di y Cameron, 2006; Luo et al., 2006, 2008d, 2010; Zaman et al., 2007; de Klein y Eckard, 2008; Kelly et al., 2008; van der Meer, 2008).
Debido a que el N2O es básicamente un producto intermediario de la nitrificación y desnitrificación, se debe apuntar a generar condiciones óptimas para dichos procesos de manera de reducir la emisión (Monteny et al., 2001). El uso de las diferentes tecnologías y herramientas para la reducción de emisiones de N2O deben responder a las complejas dinámicas del sistema productivo entero, de manera de asegurar que la reducción de emisiones en una parte del sistema, no contribuya con emisiones mayores en otra parte del mismo (de Klein y Eckard, 2008). La manera directa más simple de disminuir las emisiones de N2O por parte del ganado es disminuir la dotación, lo cual puede ser logrado a través del aumento de la productividad de carne por animal mediante la selección y cruzamiento del ganado (Oenema et al., 1997; Luo et al., 2010), tanto para ganado de cría como lechero.
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Dieta animal
Debido a que la concentración de N presente en la orina determina las pérdidas de N2O, el control en la dieta de los animales es una opción a la hora de mitigar la producción del gas por parte de los sistemas agrícolas (Allen et al., 1996; Oenema et al., 1997; Velthof et al., 1998; Satter et al., 2002; de Klein y Ledgard, 2005; Ambus et al., 2007). En un animal adulto, la cantidad de urea excretada por un organismo se correlaciona positivamente con la ingesta de N (Schmidt‐Nielsen, 1959; Utley et al., 1969; Kebreab et al., 2001). Algunos autores sugieren la disminución de proteínas en la dieta como estrategia para reducir las emisiones de N2O hasta en un 20 % (Nielsen et al., 2003). Esta tecnología, sin embargo, debe ir acompañada de una mejora en la eficiencia de conversión de proteína en carne para compensar las posibles érdidas de ganancia de peso. p
1.8 Características de un parche de orina Los volúmenes de orina excretada por los bovinos muestran variaciones a lo largo del día (Kertz et al., 1970) y en promedio la excreción diaria total de orina es de 12,631 L y la de N, 65.72 g. El N excretado en la orina depende del N consumido (Kertz, et al., 1970; Albin y Clanton, 1996; Ledgard et al., 1999) siendo que entre el 80 y el 95% del N ingerido es excretado como heces y orina (Flessa et al., 2002). El principal componente de la orina es la urea (Di y Cameron, 2008) pudiendo alcanzar hasta un 80% (Galbally et al., 2010). Una vez en el suelo, la urea presente en la orina se hidroliza rápidamente a NH4
+, para ser oxidada (nitrificación) y luego rápidamente desnitrificada bajo las condiciones apropiadas (Whitehead, 1995; Allen et al., 1996). Sin embargo, las pérdidas inmediatas de N2O responden a las formas móviles de N, más que a la cantidad total de N (Allen et al., 1996). En comparación, el N de las heces se presenta como N orgánico, el cual no representa un compuesto tan disponible para la producción de N2O como la urea (de Klein y Eckard, 2008). Además, la orina presenta una mayor proporción de N (82%), en relación a las heces (Flessa et al., 1996). Es por esto que la orina animal representa una mayor fuente de producción de N2O (Allen et al., 1996, Ambus et al., 2007; Wachendorf et al., 2008), debido a que contiene altas concentraciones de N disponible, relativamente móviles (de Klein y Eckard, 2008).
Concentración de N en la orina
Entre el 80 y 95% del N ingerido por los bovinos es excretado en forma de heces y orina (Flessa et al., 2002). Kertz, et al. (1970) observaron que en promedio, la excreción diaria de orina fue de 12,631 L y la de N de 65.72 g. A su vez, Lovell y Jarvis (1996) reportaron que un solo parche de orina contiene hasta 45g de N. Por otro lado, Flessa et al. (1996) encontraron que la concentración de N en la orina fue de 0,6%.
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Proporción de N de la orina emitido como N2O
La proporción de N emitida como N2O por la aplicación de orina bovina reportada por distintos autores, muestra un amplio rango de variabilidad. En este sentido, estudios realizados por Galbally et al. (2010) demuestran que entre el 0,1 y 0,2% del porcentaje de N en la orina es convertido en N2O. Otros estudios (Ambus et al., 2007) observaron de manera similar, una emisión relativa de N2O <0.3% respecto del N aplicado con la orina. De Klein y van Logtestijn (1994) observaron que de un 8 a 16% del nitrógeno de la orina se pierde como N2O. La relación de N liberado a la atmósfera como N2O con respecto al N excretado en la orina del ganado
obtenida por Allen et al. (1996) varía desde ~0% (durante el verano) a 0,8‐2,3% (durante el invierno). Koops et al. (1997) observaron que la pérdida de N tanto por nitrificación como por esnitrificación representa el 2,2% del total del N aplicado en la orina. d
1.9 Variaciones temporales y espaciales en la emisión de N2O Existe la necesidad de cuantificar los flujos estacionales de N2O (Allen et al., 1996) de manera de conocer el período del año durante el cual las emisiones son mayores. Se han identificado grandes variaciones en los flujos de N2O a lo largo del año (Williams et al., 1999; Saggar et al., 2004b). Generalmente, según ciertos estudios realizados en Europa, las mayores emisiones de N2O se producen durante la estación de crecimiento (Christensen y Tiedje, 1990; Velthof et al., 1996a; Brumme et al., 1999) y en menor medida durante el invierno, siendo las últimas más dependientes de las condiciones del clima, efectos residuales de la fertilización con N y de la excreción de N por parte del ganado (Velthof et al., 1996a). Sin embargo según otros estudios, los flujos de emisión son mayores durante el invierno (Allen et al., 1996; Williams et al., 1999; Saggar et al., 2004b). Las variaciones estacionales en los flujos de emisión se deben mayormente a fluctuaciones en el clima y diferencias en las prácticas de manejo del campo, entre las cuales se destacan el pastoreo y la aplicación de fertilizantes (Velthof et al., 1996a; Luo et al., 2008d).
Las variaciones durante el día no muestran diferencias importantes en los flujos (Velthof et al., 1996b). Ciertos estudios (Sherlock y Goh, 1983; Williams et al., 1999; Bhandral et al., 2007; Kelly et al., 2008) observaron un pico en las emisiones de N2O inmediatamente a la aplicación de la orina al suelo, para luego decrecer progresivamente (Bhandral et al., 2007). Otros estudios observaron picos de emisión en los días siguientes a la aplicación de la orina, no de manera inmediata (Clough et al., 1996; Lovell and Jarvis, 1996; Flessa et al., 1996; Koops et al., 1997; Galbally et al., 2010). Un estudio realizado por de Klein y van Logtestijn (1994) tuvo como resultado incrementos en la emisión de N2O hasta 14 días luego de la aplicación de la orina. Estos estudios indican la importancia de realizar mediciones inmediatamente luego de aplicar los tratamientos y extenderlas hasta que los valores de emisión retornen a los niveles basales.
Los parches de orina se encuentran distribuidos al azar en el campo, exceptuando lugares propios de agregación animal, ej. áreas de descanso, bebederos, etc. (Velthof et al., 1996b;
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Galbally et al., 2010), de manera que las variaciones espaciales de las emisiones de N2O son importantes (Skiba et al. 1996; Williams et al., 1999; Saggar et al., 2004b; Matthews et. Al, 2010). Mientras que los fertilizantes artificiales se aplican al suelo en línea o al boleo, la excreción urinaria por parte del ganado bovino es realizada en manchas discretas que contienen grandes concentraciones de N soluble (Flessa et al., 1996; Galbally et al., 2010). Kaiser et al. (1996) observaron que el coeficiente espacial de variación en la emisión de N2O decrece logarítmicamente con el incremento del radio de las cámaras utilizadas. Velthof et al. (1996b) realizaron mediciones a pequeña escala (menos de 6m de distancia entre las cámaras) y a una mayor escala (10‐100m entre los sitios), observando altas variaciones espaciales para ambas mediciones. Esto demuestra que a pesar de que las técnicas de medición abarquen grandes áreas, no se puede tener en cuenta toda la variación espacial de los flujos de N2O.
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HIPÓTESIS La orina de bovinos en pastoreo aumenta la disponibilidad de N en el suelo favoreciendo la emisión de N2O. La magnitud de la emisión de este gas es afectada por el contenido de N de la orina, el cual varía según el contenido proteico de la pastura ingerida, y por las características químicas y físicas del suelo, así como de humedad y temperatura, las cuales varían según la estación del año.
OBJETIVOS Objetivo general:
Cuantificar el flujo de emisión de N2O proveniente de la orina bovina de animales en condiciones de pastoreo directo.
Objetivos específicos:
1. Ajustar el protocolo y la metodología de cámaras estáticas de flujo cerrado para la
cuantificación de las emisiones de N2O en el campo.
2. Cuantificar las emisiones de N2O provenientes de la orina de bovinos en pastoreo en
campo natural y en pastura cultivada.
3. Cuantificar el efecto de la estación del año sobre las emisiones totales de N2O
provenientes de la orina de bovinos en pastoreo.
4. Identificar las principales características químicas y físicas del suelo que afectan la
emisión de N2O.
2. MATERIALES Y METODOS
2.1 Sitios de muestreo y diseño experimental Dos experimentos fueron instalados en condiciones contrastantes de uso del suelo: uno bajo pastura cultivada en su segundo año de producción, mezcla de una gramínea, festuca (Festuca arundinacea Schreb.) y una leguminosa, alfalfa (Medicago sativa L.) y el otro bajo campo natural regenerado dominado por gramilla (Cynodon dactylon Pers.) (Fig. 1), ambos dentro del predio de la estación experimental de INIA ‐ "La Estanzuela" en el Dpto. de Colonia sobre suelos del tipo Brunosol éutrico a una distancia de 250 m entre ellos.
a b
Figura 1. Detalle de los experimentos: a) pastura cultivada; b) campo natural.
Para las mediciones de N2O se utilizó la metodología de cámaras de flujo cerrado. Éstas fueron construidas en acero inoxidable siguiendo los protocolos sugeridos por Rochette y Eriksen‐Hamel (2008). Las mismas constan de dos partes: una base y una tapa de diseño circular (Fig. 2). La base se construyó con un diámetro de 40 cm y se insertó en el suelo 10 cm aproximadamente, sobresaliendo en la superficie un reborde acanalado de 2 cm de ancho. La tapa se construyó con un diámetro de 40,5 cm y una altura de 25 cm. Para lograr la aislación térmica de las cámaras, las tapas fueron forradas con una membrana aislante de espuma de polietileno aluminizada de 1 cm de espesor.
Figura 2. Detalle de las cámaras utilizadas para la medición de N2O.
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En cada experimento se utilizó un diseño estadístico de bloques completos al azar con cuatro repeticiones en las cuales la unidad experimental fue la cámara. El diseño de tratamientos en ambos experimentos fue factorial de dos factores por dos niveles: estación del año (Otoño vs. Primavera) y tratamiento (Control vs Orina). En cada bloque se instalaron dos cámaras a las que se les aplicaron los tratamientos: control (agua) u orina (un litro en ambos casos), lo que define un total de ocho cámaras por sitio experimental. La orina aplicada en cada sitio experimental se colectó manualmente de animales pastando campo natural o pastura cultivada en potreros correspondientes a los mismos sitios experimentales. Inmediatamente antes de aplicar los tratamientos, se colectó y acidificó una submuestra de orina para determinar su contenido de N (Cuadro 1).
Cuadro 1. Contenido de N en la orina aplicada en los experimentos de pastura cultivada y campo natural para ambos períodos.
Contenido de N en la orina
Otoño Primavera
Campo Natural 0,53 0,60
Pastura Cultivada 2,1 0,97
2.2 Monitoreo de los flujos de N2O En cada experimento, los tratamientos (orina o control) fueron aplicados en marzo (otoño) y en setiembre (primavera). En el período de otoño, los tratamientos se aplicaron el día 11 y 30 de marzo para pastura cultivada y campo natural respectivamente. En el período de primavera, los tratamientos se aplicaron el 17 y 30 de setiembre para pastura y campo natural respectivamente. La diferencia en el día de comienzo de los experimentos se debió a la disponibilidad de los bovinos utilizados de los cuales se obtuvo la orina. Luego de aplicados los tratamientos, los muestreos de gas se realizaron durante un período de cuatro semanas para campo natural y siete para pastura cultivada durante el período de otoño, y cinco semanas para campo natural y siete para pastura cultivada durante el período de primavera. La diferencia entre los períodos de muestreo se debió a la falta de disponibilidad de viales lo que generó un número final de muestreos distinto entre sitios y períodos del año. Los muestreos se realizaron utilizando una jeringa de vidrio de 10 mL la cual fue insertada a la cámara a través de un septa. Cada muestra contuvo 10 mL de aire y se evacuó en viales de vidrio de 6 mL al vacío (Extetainer, Labco, UK) (Fig. 3). De esta forma, los viales fueron sobrepresurizados para lograr una mejor preservación de la muestra hasta el momento de análisis. Las mediciones se realizaron siempre a media mañana (a partir de 10:00‐10:30 am). Durante la primer semana pos‐tratamiento se muestreó diariamente; en la segunda y tercer semana la frecuencia de muestreos se redujo a tres veces por semana; y desde la cuarta en adelante se realizaron
muestreos dos veces por semana. En todos los casos, se tomó una muestra en tiempo cero en cada cámara (t0), una a los 15 minutos (t1) y una tercera a los 30 minutos (t2). Las muestras de gas colectadas fueron empacadas y se realizaron envíos periódicos de las mismas al laboratorio de suelos de la Universidad de Lincoln, Nueva Zelanda, para la determinación de su concentración de N2O por cromatografía de gas.
Figura 3. Detalle de la cámara, jeringa, viales y procedimiento de muestreo.
2.3 Colecta de orina La orina se colectó de vacas hembras de raza carnicera las cuales fueron previamente asignadas a pastoreo en campo natural y a pastura cultivada por al menos una semana. Con la utilización del cepo, se estimuló manualmente la vulva de cada animal y se colectó la orina en una jarra plástica. Dicha orina se pasó a un recipiente grande de manera de acumular y homogeneizar la colecta de las diferentes vacas. Una vez recolectados los litros de orina necesarios, se tomaron cinco muestras de orina de 100 mL, a las cuales se le agregó 5 mL de ácido sulfúrico con el objetivo de inmovilizar el N de la muestra. Éstas fueron inmediatamente refrigeradas y analizadas para cuantificar su concentración de N. Luego, la orina homogeneizada fue traspasada a botellas plásticas de 1 L, para la posterior aplicación dentro de las cámaras cubriendo toda la superficie. La emisión de N2O dentro de una mancha de orina no es homogénea, siendo mayor en el centro de la mancha y decrece hacia los bordes (Koops et al., 1997), por lo que en el presente diseño de tratamiento se aplicó la orina de manera homogénea de manera de sortear los gradientes de los bordes por donde también se pierde parte del N aplicado. Otros estudios han aplicado la misma metodología (ej. de Klein and Van Logtestijn 1994; Clough et al., 1996).
2.4 Mediciones de propiedades del suelo En cada sitio experimental se establecieron parcelas de 1m x 1m contiguas a cada cámara en donde se aplicó el mismo tratamiento que en la cámara. Estas parcelas se utilizaron para monitorear la temperatura del suelo y su contenido de agua volumétrico (CAV) así como para realizar muestreos de suelo y planta, sin perturbar las condiciones de dentro de las cámaras. El CAV y la temperatura del suelo se monitorearon utilizando sensores de humedad (ECT,
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Decagon Devices) y de temperatura (Ec‐5, Decagon Devices). No se pudieron obtener datos de CAV suelo para el experimento en campo natural en otoño debido a factores de ajuste en la utilización de los sensores. Los suelos fueron muestreados en superficie (0‐7, 5 cm) y analizados para carbono orgánico, nitrato, amonio, pH, y densidad aparente (Dap).
A partir de los valores de CAV y Dap se obtuvieron los valores del espacio poroso relleno con agua (EPRA) siguiendo la fórmula:
EPRA= CAV/Porosidad total (PT). A su vez la PT se estimó como:
PT=[1‐(Dap /densidad de partícula)] *100.
2.5 Análisis de datos Los cálculos de flujo de N2O y los análisis estadísticos se realizaron a través del programa R, software de acceso libre, que realiza análisis estadísticos y gráficos computarizados. En particular, se utilizó el paquete HMR (Pedersen et al., 2010), basado en la ecuación de flujo desarrollada por Hutchinson y Mosier (1981). Estos autores desarrollaron un protocolo, específicamente para la metodología de flujos de N2O para cámaras estáticas en el caso de que las concentraciones de gas no se ajustaran a una regresión lineal. Para esto, propusieron un algoritmo como alternativa a la regresión lineal (Ec. 1).
fo = V(C1 ‐ C0)2 / [A* t1* (2*C1 ‐ C2 ‐ C0)] * ln[(C1 ‐ C0)/(C2 ‐ C1)] Ec.1
donde fo es el flujo en tiempo 0, V es el volumen de la cámara (L), A es la superficie del suelo (m2), C0, C1, y C2 son las concentraciones de gas de la cámara (ppm(v)) en tiempo 0, 1, y 2, respectivamente, y t1 es el intervalo entre los puntos de muestreo de gas (min). Las unidades resultantes de fo son: µL del gas m
‐2 min‐1.
Cabe destacar que esta corrección sólo puede ser aplicada si se cumple que [(C1 ‐ C0)/(C2 ‐ C1)] > 1 y si los tiempos de medición están distribuidos de igual manera.
El paquete HMR calcula los flujos basado en la entrada de datos de concentraciones a tres tiempos distintos. Por cada serie de datos chequea la linealidad del flujo y recomienda la aplicación de la ecuación HM, de la ecuación lineal, o la no existencia de flujo.
Flujo acumulado
El flujo acumulado se calculó mediante la integral de todos los valores de flujo para cada experimento en otoño y primavera utilizando el método de integración trapezoidal. Este se realizó utilizando la función “suma‐producto” en una planilla de Excel. La estimación del flujo acumulado para un igual período de tiempo (60 días) posibilitó la comparación entre los valores estimados para los distintos sitios y estación del año, superando así la dificultad generada por la desigualdad en el largo de los períodos de medición entre estos.
3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
3.1 Variables climáticas y características del suelo y de la vegetación Sitio de estudio
Los datos de temperatura del aire fueron obtenidos a partir de la base de datos de la Unidad de Meteorología de INIA La Estanzuela. Para el período de otoño, la temperatura osciló entre 6,7 y 30,8 ºC; para el período de primavera entre 1,8 y 33,3 ºC.
Los valores de precipitación también fueron obtenidos a partir de la misma base de datos (Fig. 4 y 5). En el período de otoño se registró una lluvia total de 128,1 mm, concentrada en dos momentos; en el período de primavera se registraron 111 mm, distribuyéndose en forma más regular a lo largo de todo el período de muestreo. Los datos obtenidos a través de sensores del contenido de agua volumétrica del suelo, (CAV), presentaron el mismo patrón de distribución que las precipitaciones (Fig. 4 y 5).
Figura 4. Distribución de la precipitación y del contenido de agua volumétrica del suelo para el sitio pastura
cultivada durante el otoño.
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a b
Figura 5. Distribución de la precipitación y del contenido de agua volumétrica del suelo para pastura cultivada (a) y campo natural (b) durante el período de primavera.
Para el período de otoño, los valores de CAV en el experimento sobre pastura oscilaron entre 16,13 y 44,92%. Para el período de primavera, dichos valores presentaron un rango de 15,28 a 48% para el experimento en pastura y de 12,2 a 33,9% para el de campo natural. No se dispone de valores de CAV para el período de otoño en el campo natural.
Características del suelo y vegetación
Se tomaron datos de características de suelo y vegetación de cada sitio de muestreo al inicio del experimento para ambos períodos (Cuadro 2).
Cuadro 2. Características del suelo y la vegetación de las parcelas al inicio del experimento en otoño y primavera para campo natural y pastura cultivada.
Período del año Otoño Primavera
Sitio experimental Campo Natural
Pastura Cultivada
Campo Natural Pastura Cultivada
Tratamiento Control Orina Control Orina Suelo C.Org % 5,44 3,35 4,28 3,46 sd sd N‐NO3 µg N/g 5,59 13,51 4,32 4,11 10,44 9,51 N‐NH4 µg N/g 18,49 48,1 14,88 15,29 8,59 8,13 pH Sd sd 5,95 5,9525 5,83 5,79 Densidad aparente 1.18 1.41 ‐ ‐ ‐ ‐ Vegetación
MS % Sd sd 34,90 40,77 21,13 20,22 N % Sd sd 1,64 1,80 2,85 3,03
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La evolución del contenido de N‐NO3‐, N‐NH4
+ en el suelo y el pH del mismo se obtuvo solamente para la primavera (Fig. 6, 7 y 8).
En el experimento sobre campo natural, el contenido inicial de N‐NO3‐ fue 4.3 y 4.1 ppm para el
tratamiento control y orina, respectivamente, y presentó variaciones en ambos tratamientos a lo largo del período de muestreo alcanzando un valor máximo de 9.4 ppm (Fig. 6a). En este experimento, el tratamiento control presentó un leve aumento, aunque significativo, hacia la segunda fecha de muestreo y luego se mantuvo constante. Por otro lado, los valores de NO3
‐ fueron afectados significativamente por la aplicación de orina hasta la tercera fecha de muestreo. Se encontraron diferencias significativas entre tratamientos solamente en la segunda fecha (P>0.05).
En el experimento sobre pastura cultivada, el contenido inicial de N‐NO3‐ en el suelo fue 10.4 y
9,5 ppm para el tratamiento control y orina, respectivamente (Fig. 6b). El tratamiento control no presentó cambios siginificativos a lo largo del período de muestreo mostrando valores inferiores a 13.2 ppm. Por el contrario, la orina generó un cambio positivo y siginificativo en el contenido de NO3
‐ en la segunda fecha de muestreo respecto al valor inicial (P>0.05) seguido
por aumentos promedio de N‐NO3‐ no siginificativos en las siguientes fechas alcanzando valores
finales ≤ 31.3 ppm. El tratamiento orina mostró valores significativamente superiores al control en las últimas tres fechas de muestreo.
Figura 6. Contenido de N‐NO3‐ en el suelo en primavera para campo natural (a) y pastura cultivada (b). Las barras verticales
representan el desvío estándar de cada tratamiento para cada fecha. * indica diferencia siginificativas entre tratamientos (P>0.05).
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En el experimento sobre campo natural, el pH inicial del suelo fue 5,95 y presentó variaciones en ambos tratamientos a lo largo del período de muestreo con valores que oscilaron entre 5,7 y 6,15. (Fig. 7a). En este experimento, el tratamiento control presentó un descenso significativo solamente desde la segunda a tercera fecha de medición. Por otro lado, los valores de pH fueron afectados significativamente por la aplicación de orina hasta la tercera fecha de muestreo. Se observó un aumento significativo del pH desde la primera fecha de medición hacia la segunda y luego disminuyó. No se encontraron diferencias significativas entre tratamientos a lo largo del período de medición.
En el experimento sobre pastura cultivada, el pH inicial del suelo fue 5,8 (Fig. 7b). El rango de valores de pH osciló entre 5,5 y 6,1. El tratamiento control presentó cambios siginificativos a lo largo de todo el período de muestreo. Se registró un aumento de pH hacia la segunda fecha de muestreo, seguido de un descenso. El tratamiento con orina generó un cambio siginificativo en el pH desde la segunda a tercera fecha de muestreo (P>0.05) únicamente. Al igual que en el experimento sobre campo natural, no se encontraron diferencias significativas entre tratamientos.
Figura 7. pH del suelo para el período de primavera para campo natural (a) y pastura cultivada (b). Las barras verticales representan el desvío estándar de cada tratamiento para cada fecha.
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En el experimento sobre campo natural, el contenido inicial de N‐NH4+ fue 14,9 y 15,2 ppm para
el tratamiento control y orina, respectivamente y presentó variaciones en ambos tratamientos a lo largo del período de muestreo alcanzando valores < 111,4 ppm (Fig. 8a). En este experimento, el tratamiento control presentó un aumento significativo hacia la segunda fecha de muestreo presentando un máximo (114,4 ppm), para luego descender a valores ≤ 15,5. La aplicación de orina generó un patrón similar, con un aumento significativo de la primer a la segunda fecha de medición con un máximo de 84,1 ppm, para luego descender a valores ≤ 15,3 ppm. Se encontraron diferencias significativas entre tratamientos solamente en la segunda fecha (P>0.05).
En el experimento sobre pastura cultivada, el contenido inicial de N‐NH4+ en el suelo fue 8,6 y
8,1 ppm para el tratamiento control y orina respectivamente (Fig. 8b). En este experimento, el tratamiento control presentó un aumento significativo hacia la segunda fecha de muestreo presentando un máximo (95,2 ppm), para luego descender a valores ≤ 27,2. La aplicación de orina generó un patrón similar, con un aumento significativo de la primer a la segunda fecha de medición con un máximo de 98,1 ppm, para luego descender a valores ≤ 26,2 ppm. No se encontraron diferencias significativas entre tratamientos.
Figura 8. Contenido de N‐NH4+ en el suelo para el período de primavera para campo natural (a) y pastura cultivada
(b). Las barras verticales representan el desvío estándar de cada tratamiento para cada fecha. * indica diferencia siginificativas entre tratamientos (P>0.05).
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3.2 Cambios en la concentración de N2O durante las mediciones. 3.2.1 Otoño
Durante el otoño, en el experimento sobre campo natural, los valores de concentración de N2O para los tratamientos control fueron bajos y constantes a través del período de muestreo (Fig. 9a). Por su parte, los tratamientos con orina mostraron una variación importante entre días y aumentos en la concentración de N2O desde la primera medición en tiempo cero (t0) hasta la tercera medición realizada 30 minutos después (t2). (Fig. 9b).
a b
Figura 9. Cambios en la concentración de N2O medida en campo natural durante el período de otoño para los controles (a) y tratamientos con orina (b). Cada línea representa la evolución de la concentración de N2O promedio del tratamiento de un día de muestreo.
En el caso del experimento sobre pastura cultivada, algunas mediciones del tratamiento control presentaron flujos de N2O con valores superiores a los basales (Fig. 10a). Esto puede estar relacionado a los valores iniciales de NO3 en el suelo y las condiciones de humedad, que hayan favorecido emisiones de N2O superiores a las esperadas. De todas formas, y de acuerdo a lo esperado, los valores obtenidos en los tratamientos con orina fueron superiores y mostraron flujos de emisión de N2O en varios días durante el período de muestreo. (Fig. 10b).
a b
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Figura 10. Cambios en la concentración de N2O medida en pastura cultivada durante el período de otoño para los controles (a) y tratamientos con orina (b). Cada línea representa la evolución de la concentración de N2O promedio del tratamiento de un día de muestreo.
3.2.2 Primavera
En la primavera, en el experimento sobre campo natural no se observan mayores diferencias entre tratamientos (Fig. 11). Sin embargo, en el tratamiento con orina, se observa que las líneas de evolución de la concentración presentan un leve aumento hacia el t2, siendo esta tendencia lineal.
a b
Figura 11. Cambios en la concentración de N2O medida en campo natural durante el período de primavera para los controles (a) y tratamientos con orina (b). Cada línea representa la evolución de la concentración de N2O promedio de cada tratamiento de un día de muestreo.
En el experimento sobre pastura cultivada, los valores de concentración fueron mayores para los tratamientos con orina que para los controles, manteniéndose estos últimos en valores de concentración inferiores a 0,38 µL/L (Fig. 12). Claramente se observa un aumento en la concentración de N2O desde t0 a t2 en el tratamiento con orina, presentando mayores pendientes que con respecto al tratamiento control. A su vez se observa una tendencia lineal de aumento de la concentración desde t0 a t2.
a b
3.3 Evolución del flujo de emisión de N2O
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Figura 12. Cambios en la concentración de N2O medida en pastura cultivada durante el período de primavera para los controles (a) y tratamientos con orina (b). Cada línea representa la evolución de la concentración de N2O promedio de cada tratamiento de un día de muestreo.
3.3.1 Otoño
En el experimento sobre campo natural durante el otoño, ambos tratamientos mostraron un patrón similar de flujos de N2O durante los primeros 15 días de iniciado el experimento (Fig. 13) con niveles de emisión que no superaron los 22 y 110 µg N‐N2O m
‐2 h‐1 en el control y orina respectivamente. A partir del día 16, los tratamientos se diferenciaron en su patrón de emisión ya que el control mantuvo valores bajos durante todo el período de muestreo (N‐N2O<36 µg m
‐
2 h‐1) mientras que en el tratamiento con orina se registraron picos de emisión en los días 16, 18, 20 y 23 del experimento (264,5 > µg N‐N2O m
‐2 h‐1 < 474,8). Estos picos fueron registrados luego de la ocurrencia de eventos de precipitación en los días 15, 16 y 20 del experimento.
Figura 13. Evolución del flujo de emisión de N‐N2O y eventos de precipitación en el experimento sobre campo natural durante el otoño.
En el experimento sobre pastura cultivada durante el otoño, el patrón y la magnitud del flujo de N2O fue similar para el tratamiento con orina que para el control (Fig. 14), a pesar del N aplicado en el tratamiento con orina. En los días 11, 37 y 41 se registraron picos de flujo de N2O en ambos tratamientos que coincidieron con los eventos de precipitación.
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Figura 14. Evolución del flujo de emisión de N‐N2O y eventos de precipitación en el experimento sobre pastura cultivada durante el otoño.
3.3.2 Primavera
En el experimento sobre campo natural durante la primavera, el control mostró valores bajos de flujo (N‐N2O < 45,2 µg m
‐2 h‐1) y mínimas variaciones a lo largo del período de muestreo (Fig. 15). El tratamiento orina mostró un primer pico de emisión el día 5 pos‐aplicación con un valor de 253 µg N‐N2O m
‐2 h‐1, siendo éste el valor más alto de todo el período de muestreo. Un siguiente pico se registró en el día 9 presentando un valor de 156 µg N‐N2O m
‐2 h‐1, probablemente como respuesta a un pico de CAV de 23,5 % y EPRA de 42%. Los valores de CAV en suelo oscilaron entre 12,2 y 33,9% y los de EPRA entre 21,99 y 61,11%.
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Figura 15. Evolución del flujo de emisión de N‐N2O, CAV y EPRA en el experimento sobre campo natural durante la primavera.
En el experimento sobre pastura durante el período de primavera, los tratamientos mostraron patrones de flujos de emisión diferentes. El control se mantuvo en valores bajos, con mínimas variaciones, durante todo el período de muestreo. El tratamiento con orina mostró picos de emisión de distinta magnitud hasta el día 33, a partir del cual los valores medidos fueron similares e inferiores a 35,3 µg N‐N2O m
‐2 h‐1 en ambos tratamientos (Fig. 16).
En general, los picos de emisión en el tratamiento orina siguieron a incrementos en la humedad del suelo. El primer pico se registró inmediatamente luego de la aplicación de la orina, con un valor de 656,4 µg N‐N2O m
‐2 h‐1, coincidiendo con valores altos de CAV (39, 7%) y EPRA (85%). El valor más elevado de flujo de emisión, se registró el día 13 con un valor de 1134,5 µg N‐N2O m‐2 h‐1 coincidiendo con un valor de EPRA entre 65% y 70%. Los valores de CAV del suelo oscilaron entre 15,3 y 38,7% y los valores de EPRA entre 32,66 y 84,91%
Figura 16. Evolución del flujo de emisión de N‐N2O, CAV y EPRA en el experimento sobre pastura cultivada durante la primavera.
3.4 Flujo y temperatura del suelo Durante el período de otoño, la temperatura del suelo en el experimento realizado sobre pastura cultivada, osciló entre 12,5 y 23,3 ºC. Durante el período de primavera, los rangos de temperatura en los experimentos realizados sobre campo natural y pastura cultivada fueron 11,5 a 17ºC y 11 a 17,8ºC, respectivamente.
La emisión de N2O mostró un comportamiento independiente de la temperatura del suelo (Fig. 17), no mostrando variaciones según cambios de la temperatura. En ningún caso los picos de flujo correspondieron con un pico de temperatura.
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a
b
0
5
10
15
20
25
0
200
400
600
800
1000
1200
1 6 11 16 21 26 31 36 41
Temperatura (°C)
Flujo de N2O
(µg N‐N
2O m
‐2h‐1)
Día experimental
c
Figura 17. Evolución del flujo de emisión de N2O y temperatura del suelo para el experimento de pastura cultivada en otoño (a); campo natural en primavera (b); y pastura cultivada en primavera (c).
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3.5 Flujo acumulado para cada período Los flujos de emisión de N2O acumulado durante un período de 60 días presentaron variaciones entre tratamientos y estación del año en ambos experimentos (Fig. 18, Cuadro 3 y 4).
B
B AA
B
A AA
Figura 18. Flujo acumulado de N2O para un período de 60 días según estación del año (otoño y primavera) y tratamiento (orina y control) en campo natural (a) y pastura cultivada (b). Letras diferentes indican diferencias significativas entre tratamientos dentro de cada estación (P<0.05).
Cuadro 3. Análisis de Varianza para los flujos acumulados de N2O (α< 0.05) en campo natural.
Fuente Df Sum Sq Valor F Pr(>F) Tratamiento 1 5137798 13.2792 0.003363 Estación 1 1474835 3.8119 0.074615 Tratamiento* Estación 1 1832434 4.7361 0.050229 Residuales 12 4642879
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Cuadro 4. Análisis de Varianza para los flujos acumulados de N2O (α< 0.05) en pastura cultivada
Fuente Df Sum Sq Valor F Pr(>F) Tratamiento 1 16814862 15.952 0.001781 Estación 1 11547196 10.955 0.006227 Tratamiento* Estación 1 14493874 13.750 0.002991 Residuales 12 12648867
En el experimento realizado sobre campo natural, el tratamiento tuvo un efecto significativo sobre el flujo de N2O acumulado en 60 días (P<0,05) (Cuadro 3). En ambas estaciones, el tratamiento orina presentó un flujo acumulado significativamente mayor que el control, observándose un valor 22 veces superior en otoño y casi cuatro veces en primavera (Fig. 18a). Para este experimento, el efecto estación no afectó significativamente la emisión de N2O (P<0.075) debido a la alta variabilidad de los datos obtenidos. Si bien el control presentó valores menores que la orina tanto en otoño como en primavera, la interacción “tratamiento*estación” fue significativa (P<0,05) debido a que la magnitud de la diferencia entre tratamientos fue marcadamente distinta entre estaciones.
En el experimento realizado sobre pastura cultivada, el tratamiento tuvo un efecto significativo sobre el flujo de N2O acumulado en 60 días (P<0,05) a través de la estación del año (Cuadro 4). En el otoño, sin embargo, el flujo acumulado de N2O generado por el tratamiento con orina no fue diferente que el control (Fig 18b), mientras que en primavera la diferencia sí fue significativa y el tratamiento orina mostró un valor 16 veces mayor. Para este experimento, el efecto estación generó cambios significativos en la emisión de N2O (P<0,05). La interacción “tratamiento*estación” fue significativa (P<0,05), lo que indica un comportamiento disímil entre estaciones: en otoño los tratamientos no mostraron diferencias significativas entre sí, mientras que en primavera la orina generó un flujo acumulado de N2O notoriamente mayor al control.
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5. DISCUSION Los valores de flujo de N2O obtenidos en este estudio oscilaron entre ~0 y 1134.5 µg N‐N2O m
‐2 h‐1. En períodos con CAV baja (≤17,7%) se registraron valores ≤ 5,6 µg N‐N2O m
‐2 h‐1. En una investigación realizada en diferentes tipos de suelo en Nueva Zelanda, con aplicación de orina bovina sintética, se obtuvieron valores de flujo de emisión de N2O entre 300 y 4900 µg N‐N2O m‐2 h‐1 (de Klein et al., 2003), valores sensiblemente mayores a los registrados en el presente estudio.
Los patrones del flujo de emisión de N2O mostraron variabilidad a lo largo de los períodos de muestreo en ambos experimentos observándose, en algunos casos, picos agudos de emisión. En general, estos picos estuvieron asociados a cambios en el CAV y EPRA que, a su vez, siguieron los patrones de precipitación, concordando con lo observado por otros autores (Ball et al., 1999; Machefert et al., 2002; Saggar et al., 2004b; Carter, 2007; Orwin et al., 2010). Estudios realizados por Brumme et al. (1999), de Klein et al. (2006), y Hyde et al. (2006) coinciden en que el factor hidrológico es el que mayor control ejerce sobre la emisión de N2O. Los períodos que presentaron baja humedad del suelo, mantuvieron las emisiones de N2O en valores bajos, al igual que lo observado por Velthof et al. (1996a) y Williams et al. (1999).
La evolución de las emisiones de N2O observada en los experimentos del presente estudio mostró ser independiente de las fluctuaciones de la temperatura del suelo a pesar de que algunos autores (Machefert et al., 2002; Flessa et al., 1996; Williams et al., 1999; Singurindy et al, 2009) plantean que la temperatura es un factor determinante de la emisión de N2O. Por ejemplo, en el otoño hacia el final del período de muestreo en el experimento de pastura cultivada, la temperatura del suelo descendió hasta los 12ºC, sin afectar las emisiones de N2O. Por otro lado, existen reportes que muestran respuesta de las emisiones de N2O a los cambios de temperatura cuando el contenido de agua del suelo se encuentra cercano a la capacidad máxima de retención del mismo (Clayton et al., 1997; Brumme et al., 1999). En el presente estudio, ocurrieron períodos de bajo CAV durante el período de muestreo determinando valores de EPRA inferiores al rango óptimo para emisión de N2O, definido entre 60‐70% y 80‐90% (Dobbie y Smith, 2001; Dalal et al., 2003). Esto podría explicar que los patrones de flujo de N2O no siguieran la evolución de la temperatura del suelo. Por ejemplo, en el experimento de campo natural los valores de EPRA en primavera mostraron un valor máximo de 61,11%.
Los datos de pH y del contenido de NH4+ del suelo estuvieron limitados a cuatro momentos de
muestreo durante el período experimental y por lo tanto no permitieron establecer relaciones entre estas variables y la emisión de N2O. Sin embargo, es importante destacar que la aplicación de orina no generó diferencias de pH del suelo respecto al control en ninguno de los experimentos. Para el caso del NH4
+, la aplicación de orina solamente afectó siginificativamente en la segunda fecha de muestreo en el caso del campo natural. Sin embargo, ambas variables difirieron entre fechas lo que podría estar asociado a las variaciones de humedad en el suelo.
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Los valores de NO3‐ del suelo en el experimento sobre pastura cultivada en primavera variaron
significativamente entre tratamientos. El N aplicado a través de la orina (N<2.1%) generó un incremento de NO3
‐ del suelo que aumentó los niveles de N disponible lo que habría favorecido la emisión de N2O. Estos resultados concuerdan con lo observado por de Klein y Eckard (2001) y Smith et al. (2001), entre otros. Sin embargo para el caso del experimento sobre campo natural, se registró un solo momento con diferencias del contenido de NO3
‐ entre tratamientos. Este resultado podría estar explicado por la aplicación de orina con bajo contenido de N (N <0.6%) en campo natural.
En el experimento realizado sobre campo natural, el flujo acumulado en el tratamiento control fue bajo y similar entre estaciones. Sin embargo, en el mismo experimento el valor del flujo acumulado de N2O debido a la aplicación de orina fue tres veces mayor en otoño que en primavera. Si bien en este experimento no se dispone de información de las condiciones de humedad del suelo en el otoño, el 87% de los valores registrados de EPRA en primavera fueron inferiores al 40%, lo que puede haber limitado la emisión de N2O. Por el contrario, en el experimento sobre pastura, en primavera se generó un valor de flujo acumulado casi siete veces mayor que en otoño. Esto concuerda con otros estudios (Christensen y Tiedje, 1990; Velthof et al., 1996a; Brumme et al., 1999), donde se obtuvieron resultados de flujo mayores durante la época de crecimiento (primavera). Además, esto coincide con que el 30% de los valores registrados de EPRA en primavera estuvieron dentro del rango óptimo para la emisión de N2O, mientras que en el otoño las condiciones óptimas se registraron en menos del 20% de las mediciones.
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6. CONCLUSIONES Este estudio permitió ajustar el protocolo y metodología de cuantificación de N2O en el campo utilizando las cámaras estáticas de flujo cerrado. A su vez, la información obtenida constituye una primera aproximación a la cuantificación de las emisiones de N2O en situaciones de pastoreo de bovinos para carne, tanto en campo natural como en pastura cultivada. Los valores de flujo de N2O obtenidos en este estudio oscilaron entre ~0 y 1134.5 µg N‐N2O m
‐2 h‐1, valores sensiblemente menores a los registrados por estudios en otros países (de Klein et al., 2003).
La estación del año (otoño vs. primavera) no mostró resultados consistentes entre ambos experimentos: en el caso del experimento en campo natural, la estación no afectó las emisiones de N2O mientras que sí fueron afectadas en el experimento sobre pastura cultivada observándose mayores valores de emisión en primavera.
Las emisiones de N2O debido a la aplicación de orina fueron en promedio superiores al tratamiento control, excepto en las mediciones de otoño en el experimento de pastura cultivada. Si bien se trata de experimentos independientes, los valores de las emisiones observadas en el experimento de pastura cultivada fueron superiores a los de campo natural.
En general, los resultados muestran que el CAV y el EPRA, estimados a partir de la humedad del suelo, variaron entre experimentos y estación y afectaron el flujo de emisión N2O. La emisión de N2O siguió los patrones de precipitación, coincidiendo valores altos de flujo con valores altos de CAV. La ausencia de grandes lluvias durante el proceso de medición puede haber contribuido a una baja fluctuación temporal de los flujos de N2O. La repetición de los períodos de muestreo de N2O durante varios años, acompañados de múltiples y frecuentes mediciones de propiedades de suelo durante todo el año, facilitaría la interpretación de los resultados obtenidos.
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7. BIBILIOGRAFIA Ahn YH. 2006. Sustainable nitrogen elimination biotechnologies: A review. Process Biochemistry 41(8):1709‐1721. Albin, R. C. and D. C. CIanton. 1966. Factors contributing to the variation in urinary creatinine and creatinine‐nitrogen ratios in beef cattle. J. Anim. Sci. 25 : 107. Allen, A.G., Jarvis, S.C., Headon, D.M., 1996. Nitrous oxide emis‐ sions from soils due to inputs of nitrogen from excreta return by livestock on grazed grassland in the UK. Soil Biology & Biochemistry 28, 597±607. Ambus, P., Petersen, S.O., Soussana, J.F., 2007. Short‐term carbon and nitrogen cycling in urine patches assessed by combined carbon‐13 and nitrogen‐15 labelling. Agric. Ecosyst. Environ. 121 (1–2), 84–92. Anger, M., Hoffmann, C., Kuhbauch,W., 2003. Nitrous oxide emissions from artificial urine patches applied to different N‐fertilized swards and estimated annual N2O emissions for differently fertilized pastures in an upland location in Germany. Soil Use Manage. 19, 104–111. Baethgen, W. E. y Martino, D. L., 2001. Greenhouse gas emissions in the agricultural and forestry sectors of Uruguay and opportunities in the carbon market. Arch. Latinoam. Prod. Anim. 9(2): 127‐134. Bhandral, R., Bolan, N.S., Saggar, S., Hedley, M.J., 2007. Nitrogen transformations and nitrous oxide emissions from various types of farm effluents. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 79, 193–208. Ball B. C., Scott A., Parker J. P., 1999. Field N2O, CO2 and CH4 fluxes in relation to tillage, compaction and soil quality in Scotland. Soil & Tillage Research 53, 29±39 Bange, H.W., 2000. It’s not a gas. Nature, 408, 301–302. Bol, R., Petersen, S.O., Christofides, C., Dittert, K., Handsen, M.N., 2004. Short‐term N2O, CO2, NH3 fluxes, and N/C transfers in a Danish grass‐clover pasture after simulated urine deposition in autumn. J. Plant Nutr. Soil Sci. 167, 568–576. Bouwman, A. 1996. Direct emissions of nitrous oxide from agricultural soils. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 46, 53–70 Bouwman, A.F., Boumans, L.J.M., Batjes, N.H., 2002. Modelling global annual N2O and NO emissions from fertilized fields. Global Biogeochem. Cycles 16, 1080. Bremner JM, Blackmer AM., 1981. Terrestrial nitrification as a source of atmospheric nitrous oxide In: Delwiche CC (ed) Denitrification, nitrification and atmospheric nitrous oxide. Wiley, New York, pp 151–170 Brown, L., Armstrong Brown, S., Jarvis, S.C., Syed, B., Goulding, K.W.T., Phillips, V.R., Sneath, R.W. and Pain, B.F., 2001. An inventory of nitrous oxide emissions from agriculture in the UK using the IPCC methodology: emission estimate, uncertainty and sensitivity analysis. Atmos. Environ., 35, 1439–1449. Brumme, R., Borken, W. and Finke, S., 1999. Hierarchical control on nitrous oxide emission in forest ecosystems. Global Biogeochem. Cycle, 13, 1137–1148. Burford, J.R., Dowdell, R.J., Crees, R., 1981. Emission of nitrous‐oxide to the atmosphere from direct‐drilled and ploughed clay soils. J. Sci. Food Agric. 32, 219–223. Carter, M.S., 2007. Contribution of nitrification and denitrification to N2O emissions from urine patches. Soil Biol. Biochem. 39, 2091–2102. Cervantes‐Carrillo F, Pérez J, Gómez J. 2000. Avances en la eliminación biológica del nitrógeno de las aguas residuales. México, D. F.: Revista Latinoamericana de Microbiología. p 73‐82. Chen, D., Li, Y., Grace, P., and Mosier, A. R., 2008. N2O emissions from agricultural lands: A synthesis of simulation approaches. Plant Soil 309, 169–189. Christensen, S., Tiedje, J.M., 1990. Brief and vigorous N2O production by soil at spring thaw. J. Soil Sci. 41, 1–4. Clayton, H., McTaggart, I.P., Parker, J., Swan, L., Smith, K.A., 1997. Nitrous oxide emissions from fertilised grassland: a 2‐year study of the effects of N fertilizer form and environmental conditions. Biol. Fert. Soils 25, 252–260. Clough, T.J., Ledgard, S.F., Sprosen, M.S., Kear, M.J., 1998. Fate of 15Nlabelled urine on four soil types. Plant Soil 199, 195–203.
Página | 35
Clough, T.J., Sherlock, R.R., Cameron, K.C., Ledgard, S.F., 1996. Fate of urine nitrogen on mineral and peat soils in New Zealand. Plant and Soil 178, 141±152. Clough, T.J., Sherlock, R.R., Kelliher, F.M., 2003. Can liming mitigate N2O fluxes from a urine‐amended soil? Aust. J. Soil Res. 41, 439–457. Dalal, R.C., Wang, W., Robertson, G.P., Parton, W.J., 2003. Nitrous oxide emissions from Australian agricultural lands and mitigation options. Aust. J. Soil Res. 41, 165–195. Davies, M.G., Smith, K.A., Vinten, A.J.A., 2001. The mineralisation and fate of nitrogen following ploughing of grass and grass‐clover swards. Biol. Fertil. Soils 33, 423–434. Velthof, G.L., Hoving, I.E., Dolfing, J., Smit, A., Kuikman, P.J., Oenema, O., 2009. Davidson, E.A., 1991. Fluxes of nitrous oxide and nitric oxide from terrestrial ecosystems. In: Microbial Production and Consumption of Greenhouse gases: Methane, Nitrogen oxides and Halo‐Methanes, J.E. Rogers and W.B. Whitman, (Eds.), 219‐235. Amer. Soc. Microbiol., Washington, DC. Davidson, E.A., 1992. Sources of nitric oxide and nitrous oxide following wetting of dry soil. Soil Science Society of America Journal 56, 95±102. de Klein, C.A.M., Barton, L., Sherlock, R.R., Zheng, L., Littlejohn, R.P., 2003. Estimating a nitrous oxide emission factor for animal urine from some New Zealand pastoral soils. Aust. J. Soil Res. 41, 381–399. de Klein, C.A.M., Eckard, R.J., 2008. Targetted technologies for nitrous oxide abatement from animal agriculture. Aust. J. Exp. Agric. 48, 14–20. de Klein, C.A.M., Ledgard, S.F., 2005. Nitrous oxide emissions from New Zealand agriculture—key sources and mitigation strategies. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 72, 77–85. de Klein, C.A.M., Smith, L.C., Monaghan, R.M., 2006. Restricted autumn grazing to reduce nitrous oxide emissions from dairy pastures in Southland, New Zealand. Agric. Ecosyst. Environ. 112, 192–199. Di, H.J., Cameron, K.C., 2006. Nitrous oxide emissions from two dairy pasture soils as affected by different rates of a fine particle suspension nitrification inhibitor, dicyandiamide. Biol. Fertil. Soils 42, 472–480. Di, H.J., Cameron, K.C., 2008. Sources of nitrous oxide from 15N‐labelled animal urine and urea fertilizer with and without a nitrification inhibitor, dicyandiamide (DCD). Aust. J. Soil Res. 46, 76–82. Dobbie, K. E. & Smith, K. A., 2001. The effects of temperature, water‐filled pore space and land use on N2O emissions from an imperfectly drained gleysol. European Journal of Soil Science. 52, 667±673 Dobbie, K., Smith, K., 2003. Impact of different forms of fertilizer on N2O emissions from intensive grassland. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 67, 37–46. Douglas, J.T., Crawford, C.E., 1993. The response of a ryegrasss sward to wheel traffic and applied nitrogen. Grass Forage Res. 48, 91–100. Eckard, R.J., Chen, D., White, R.E., Chapman, D.F., 2003. Gaseous nitrogen loss from temperate perennial grass and clover dairy pastures in south‐eastern Australia. Aust. J. Soil Res. 54, 561–570. Flessa, H., Dorsch, P., Beese, F., Konig, H., Bouwman, A.F., 1996. Influence of cattle wastes on nitrous oxide and methane fluxes in pasture land. Journal of Environmental Quality 25, 1366±1370. Flessa H., Ruser R., Dörsch P., Kamp T., Jimenez M.A., Munch J.C., Beese F., 2002. Integrated evaluation of greenhouse gas emissions (CO2, CH4, N2O) from two farming systems in southern Germany. Agr., Ec. & Env. 91, 175–189 Galbally I.E., Meyer M.C.P., Wang Y.‐P., Smith C.J., Weeks I.A., 2010. Nitrous oxide emissions from a legume pasture and the influences of liming and urine addition. Agriculture, Ecosystems and Environment 136, 262–272 Hasegawa K., Hanaki K., Matsuo T., Hidaka S., 2000. Nitrous oxide from the agricultural water system contaminated with high nitrogen. Chemosphere ± Global Change Science 2, 335±345 Hoogendoorn, C.J., de Klein, C.A.M., Rutherford, A.J., Letica, S., Devantier, B.P., 2008. The effects of increasing rates of nitrogen fertiliser and nitrification inhibitor on nitrous oxide emissions from urine patches on sheep grazed hill country pasture. Aust. J. Exp. Agric. 48, 147–151. Hutchinson, G.L. and Mosier, A.R. 1981. Improved soil cover method for field measurement of nitrous oxide fluxes. Soil Sci. Soc. Am. J. 45:311‐316.
Página | 36
Hyde, B.P., Hawkins, M.J., Fanning, A.F., Noonan, D., Ryan,M., O’Toole, P., Carton, O.T., 2006. Nitrous oxide emissions from a fertilized and grazed grassland in the south east of Ireland. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 75, 187–200. IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories, 2006. http://www.ipcc‐nggip.iges.or.jp/public/2006gl/index.html Johnson, K., and Johnson, D., 1995. Methane emissions from cattle. J. Anim. Sci. 73, 2483–2492 Kaiser E.A. y Heinemeyer O., 1996. Temporal changes in N20‐losses from two arable soils. Plant and Soil 181: 57‐63. Kebreab, E., France, J., Beever, D.E., Castillo, A.R., 2001. Nitrogen pollution by dairy cows and its mitigation by dietary manipulation. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 60, 275–281. Kelly, K.B., Phillips, F.A., Baigent, R., 2008. Impact of dicyandiamide application on nitrous oxide emissions from urine patches in northern Victoria, Australia. Aust. J. Exp. Agric. 48, 156–159. Kertz A. F., Prewitt L. R., Lane A. G. y Campbell J. R., 1970. Effect of Dietary Protein Intake on Creatinine Excretion and the Creatinine‐Nitrogen Ratio in Bovine Urine. J Anim Sci 30:278‐282 Koops, J.G., Van Beusichem, M.L., Oenema, O., 1997. Nitrous oxide production, its source and distribution in urine patches on grassland on peat soil. Plant and Soil 191, 57±65. Lashof, D.A. and Ahuja, D.R., 1990. Relative contribution of greenhouse gas emissions to global warming. Nature, 344, 529–531. Ledgard, S.F., Penno, J.W., Sprosen, M.S., 1999. Nitrogen inputs and losses from clover/grass pastures grazed by dairy cows, as affected by nitrogen fertilizer application. J. Agric. Sci. 132, 215–225. Lovell, R.D., Jarvis, S.C., 1996. Effects of urine on soil microbial biomass, methanogenesis, nitrification and denitrification in grass‐land soils. Plant and Soil 186, 265±273. Luo J., de Klein C.A.M., Ledgard S.F., Saggar S., 2010. Management options to reduce nitrous oxide emissions from intensively grazed pastures: A review. Agr., Ec. & Env. 136, 282–291. Luo, J., Donnison, A., Ross, C., Ledgard, S.F., Longhurst, R.D., 2006. Control of pollutants using stand‐off pads containing different natural materials. Proc. N. Z. Grassl. Assoc. 68, 315–320. Luo, J., Ledgard, S.F., Lindsey, S.B., 2008d. A test of awinter farm management option for mitigating nitrous oxide emissions from a dairy farm. Soil Use Manage. 24, 121–130. Luo, J., Ledgard, S.F., Lindsey, S., 2007. Nitrous oxide emission from urea application. N. Z. J. Agric. Res. 50, 1–11. Machefert S.E., Dise N.B., Goulding K.W.T., Whitehead P.G., 2002. Nitrous oxide emission from a range of land uses across Europe. Hydrology and Earth System Sciences, 6(3), 325–337 Matthews R.A., Chadwick D.R., Retter A.L., Blackwell M.S.A, Yamulki B., 2010. Nitrous oxide emissions from small.scale farmland features of UK livestock farming systems. Agric., Eco. & Env. 136, 192‐198. Monteny, G. J., Groenestein, C. M., and Hilhorst, M. A. (2001). Interactions and coupling between emissions of methane and nitrous oxide from animal husbandry. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 60, 123–132. Mosier, A., Kroeze, C., Nevison, C., Oenema, O., Seitzinger, S., and Van Cleemput, O. 1998. Closing the global N2O budget: Nitrous oxide emissions through the agricultural nitrogen cycle: OEDC/IPCC/IEA phase II development of IPCC guideline for national greenhouse gas methodology. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 52, 225–248. Nielsen, N.M., Kristensen, T., Nørgaard, P., Hansen, H., 2003. The effect of low protein supplementation to dairy cows grazing clover grass during half of the day. Livest. Prod. Sci. 81, 293–306. Nelson, D.W., Bremner, J.M., 1970. Gaseous products of nitrite de‐composition in soils. Soil Biology & Biochemistry 2, 203±215. Oenema, O., Velthof, G.L., Yamulki, S., Jarvis, S.C., 1997. Nitrous oxide emissions from grazed grassland. Soil Use Manage. 13, 288–295. Oenema, O., Wrage, N., Velthof, G.L., van Groenigen, J.W., Dolfing, J., Kuikman, P.J., 2005. Trends in global nitrous oxide emissions from animal production systems. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 72, 51–65. Orwin, K.H., Bertram, J.E., Clough, T.J., Condron, L.M., Sherlock, R.R., O’Callaghan, M., Ray, J., Baird, D.B., 2010. Impact of bovine urine deposition on soil microbial activity, biomass, and community structure. Applied Soil Ecology 44, 89–100.
Página | 37
Pedersen, A.R., Petersen, S.O. and Schelde, K., 2010. A comprehensive approach to soil‐atmosphere trace gas flux estimation with static chambers. Eur. J. Soil Sci., 61, 888‐902. Pitesky M. E., Stackhouse K. R., Mitloehner F. M., 2009. Clearing the Air: Livestock’s Contribution to Climate Change. Advances in Agronomy, 103. Poth, M. and Focht, D.D., 1985. 15N kinetic analysis of N2O production by Nitrosomonas Europeae: An examination of nitrifier denitrification. Appl. Environ. Microbiol., 49, 1134– 1141. Robertson, G.P., Tiedje, J.M., 1987. Nitrous oxide sources in aerobic soils: nitrification, denitrification and other biological processes. Soil Biol. Biochem. 19, 187–193. Rochette, P., Eriksen‐Hamel, N.S., 2008. Chamber measurements of soil nitrous oxide flux: are absolute values reliable? Soil Sci. Soc. Am. 72, 331–342. Ryden, J.C., 1983. Denitrification loss from a grassland soil in the field receiving different rates of nitrogen as ammonium‐nitrate. J. Soil Sci. 34, 355–365. Saggar, S., Andrew, R.M., Tate, K.R., Hedley, C.B., Rodda, N.J., Townsend, J.A., 2004b. Modelling nitrous oxide emissions from New Zealand dairy grazed pastures. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 68, 243–255. Satter, L.D., Klopfenstein, T.J., Erickson, G.E., 2002. The role of nutrition in reducing nutrient output from ruminants. J. Anim. Sci. 80, 143–156. Schmidt‐Nielsen. 1958. Urea excretion in mammals. Physiol. Rev. 38:139 Segunda Comunicación Nacional a la Conferencia de las Partes en la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre el Cambio Climático, 2004. MVOTMA (Ministerio de Vivienda, Ordenamiento Territorial y Medio Ambiente), DINAMA (Dirección Nacional de Medio Ambiente) y UCC (Unidad de Cambio Climático). unfccc.int/resource/docs/natc/urync2.pdf Sherlock, R.R., Goh, K.M., 1983. Initial emission of nitrous oxide from sheep urine applied to pasture soil. Soil Biology & Biochemistry 15, 615±617. Singurindy O., Molodovskaya M., Richards B. K., Steenhuis T. S., 2009. Nitrous oxide emission at low temperatures from manure‐amended soils under corn (Zea mays L.). Agr., Ec. & Env. xxx (2009) xxx–xxx Skiba, U.M., McTaggart, I.P., Smith, K.A., Hargreaves, K.J. and Fowler, D., 1996. Estimates of nitrous oxide emissions from soil in the UK. Energ Conv. and Manage., 37, 1303–1308. Smith, K.A., McTaggart, I.P., Dobbie, K.E., Conen, F., 1998. Emissions of N2O from Scottish agricultural soils, as a function of fertilizer N. Nutr. Cycl. Agroecosyst. 52, 123–130. Smith K., Bouwman L., Braatz B., 2001. N2O: direct emissions from agricultural soils. Good Practice Guidance and Uncertainty Management in National Greenhouse Gas Inventories. IPCC. Utley P. R., Bradley N. W. y Boling J. A., 1969. Effect of Water Restriction on Nitrogen Metabolism in Bovine Fed Two Levels of Nitrogen. J. Nutrition, 300.‐ 551‐5S6. van der Meer, H.G., 2008. Optimising manure management for GHG outcomes. Aust. J. Exp. Agric. 48, 38–45. van der Weerden T.J., Sherlock R.R., Williams P.H., Cameron K.C., 1999. Nitrous oxide emissions and methane oxidation by soil following cultivation of two different leguminous pastures. Biol Fertil Soils. 30, 52–60. van Groenigen, J.W., Kuikman, P.J., de Groot, W.J.M., Velthof, G.L., 2005. Nitrous oxide emission from urine‐treated soil as influenced by urine composition and soil physical conditions. Soil Biol. Biochem. 37, 463–473. Velthof, G.L., Brader, A.B., Oenema, O., 1996a. Seasonal variations in nitrous oxide losses from managed grasslands in The Netherlands. Plant and Soil 181, 263±274. Velthof, G.L., Jarvis, S.C., Stein, A., Allen, A.G., Oenema, O., 1996b. Spatial variability of nitrous oxide ˉuxes in mown and grazed grasslands on a poorly drained clay soil. Soil Biology & Biochemistry 28, 1215±1225. Velthof, G.L., van Beusichem, M.L., Oenema, O., 1998. Mitigation of nitrous oxide emission from dairy farming systems. Environ. Pollut. 102, 173–178. Wachendorf, C., Lampe, C., Taube, F., Dittert, K., 2008. Nitrous oxide emissions and dynamics of soil nitrogen under 15N‐lablled cow urine and dung patches on a sandy grassland soil. J. Plant Nutr. Soil Sci. 171, 171–180.
Página | 38
Weier, K.L., Gilliam, J.W.. 1986. Effect of acidity on denitrication and nitrous oxide evolution from Atlantic Coastal Plain soils. Soil Science Society of America Journal 50, 1202±1205. Williams D.Ll., Ineson P., Coward P.A., 1999. Temporal variations in nitrous oxide fluxes from urine‐affected grassland. Soil Biology and Biochemistry 31, 779±788. Whitehead, D.C., 1995. Grassland Nitrogen. CAB International,Wallingford, Oxon, p. 397. Whitehead, D.C., 1970. The role of nitrogen in grassland productivity. Commonwealth Agricultural Bureau, Farmham Royal. Zaman, M., Nguyen,M.L., Matheson, F., Blennerhassett, J.D., Quin, B.F., 2007. Can soil amendments (zeolite or lime) shift the balance between nitrous oxide and dinitrogen emissions from pasture and wetland soils receiving urine or urea‐N? Aust. J. Soil Res. 45, 543–553.